Verschillen in parameterwaarden

In Figuur 22 zijn de adsorptiekarakteristieken van de drie onderzochte grondsoorten zonder onderscheid naar behandeling (all data) met elkaar vergeleken. Opvallend is dat de bindingsterkten voor zand-, klei- en veengrond dicht bij elkaar liggen (15 l.mmol-1 _{+/- 10) bij korte voorafgaande inundatieduur (t=1). Naarmate de inun-}

datieduur toeneemt worden de verschillen groter. De bindingsterkte in de zandgrond neemt sterker toe dan in de kleigrond; de bindingsterkte bij veengrond neemt nauwe- lijks toe. Opvallend is dat de hoogste adsorptiemaxima voorkomen bij de veengrond, terwijl daar de laagste bindingsterkten werden berekend. De lage bindingsterkte in veengrond houdt mogelijk verband met de aanwezigheid van opgeloste organische stof, dat met P in competitie is om binding aan Fe-oxiden. Omgekeerd komen de

laagste adsorptiemaxima voor bij de zandgrond, waar juist de hoogste bindings- sterkten werden berekend.

Bindingssterkte K R2 = 0,9266 R2 _{= 0,8399} R2 _{= 0,7605} 0 20 40 60 80 100 120 0 10 20 30 40 etm l. m m o l- 1 Klei Zand Veen Log. (Zand) Log. (Klei) Log. (Veen) Adsorptie maxima R2 _{= 0,9579} R2 = 0,7205 R2 _{= 0,9219} 0 10 20 30 40 50 60 70 80 0 10 20 30 40 etm mm o lP /kg Klei Zand Veen Log. (Veen) Log. (Klei) Log. (Zand)

Figuur 22. Toename van de bindingssterkten (K) en de adsorptiemaxima met oplopende lengte van de inundatieduur voor zand- klei- en veengrond ongeacht de behandeling.

In Figuur 23 zijn van alle grondsoorten de adsorptiemaxima weergegeven in relatie tot het gehalte amorfe ijzeroxiden met onderscheid naar het adsorptiemaximum dat bij een bepaalde inundatieduur werd bereikt. Het blijkt dat het effect van de inundatieduur wegvalt tegen het effect van het Feox gehalte van het grondmonster. In

de figuur is een regressielijn gefit, die gebaseerd is op alle adsorptiemaxima van alle gronden ongeacht inundatieduur. Het blijkt dan dat het adsorptiemaximum goed kan worden verklaard uit het Feox gehalte van de grond. Het verschil in grondsoort zoals

in Figuur 22 weergegeven blijkt dus vooral samen te hangen met het verschil in Feox-

gehalte. Adsorptie maxima y = 63,703Ln(x) - 275,7 R2 _{= 0,9016} 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 0 50 100 150 200 250 300 Fe-ox (mmol/kg) A d s . m a x . (m m o lP/k g ) < 4 etm 8 etm 16 etm 32 etm All data Log. (All data)

Figuur 23. Adsorptiemaxima die na een bepaalde inundatieduur in de verschillende grondsoorten werden bereikt gerelateerd aan het gehalte oxalaatextraheerbaar Fe.

54 Alterra-rapport 1546 Uit Figuur 24 (zie ook Figuur 22) blijkt dat in tegenstelling tot bij de adsorptie- maxima de inundatieduur wel invloed heeft op de bindingsterkte. Naarmate bij een bepaald Feox gehalte de inundatie langer heeft geduurd neemt de bindingssterkte toe.

De invloed van inundatieduur neemt af naarmate de grond meer amorfe Fe-oxiden bevat. In Figuur 24 zijn de drie grondsoorten duidelijk gescheiden via hun Feox-

gehalte: zand<klei<veen. Bindingsterkte 0 20 40 60 80 100 120 140 0 50 100 150 200 250 300 Fe-ox (mmol/kg) K ( l/mmo l ) < 4 etm 8 etm 16 etm 32 etm

Figuur 24. Relatie tussen bindingsterkte (K) en Feox gehalte voor grondmonsters met verschillende lengte van

voorafgaande inundatie.

Het lijkt niet plausibel dat de bindingsterkte van een grond afneemt naarmate het ijzergehalte toeneemt, zoals Figuur 24 suggereert. Niet alleen neemt in de volgorde zand, klei, veen het ijzergehalte toe maar ook het organisch stofgehalte van de grond. Waarschijnlijker hangt het verschil in bindingssterkte van de onderzochte gronden samen met het organisch stofgehalte van de grond. Figuur 25 geeft de gemiddelde bindingsterkte voor alle inundatielengtes per grondsoort gerelateerd aan het orga- nische stofgehalte van de grond. De bindingsterkte van een veengrond is significant lager dan van een kleigrond en een zandgrond. Het verschil tussen klei en zand bleek niet significant. De bindingsterkte wordt dus in hoge mate verklaard door het orga- nische stof gehalte van een grond.

y = 99,155e-0,0326x R2 _{= 0,9876} 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 0 20 40 60 80 100 Org. stof (%) K ( l/ m m o l) Zand klei veen all Expon. (all)

Figuur 25. Gemiddelde bindingsterkte voor alle inundatielengtes per grondsoort gerelateerd aan het organische stofgehalte van de grond.

De spreiding van de gemiddelde waarden wordt veroorzaakt door de variatie in bindingsterkte die ontstaat door inundatie.

4.4 Conclusies

Uit de vergelijking concluderen wij dat:

• de bindingssterkte van het adsorptie-evenwicht voor zand-, klei- en veengronden onder aërobe omstandigheden een vergelijkbare waarde heeft ongeacht het gehalte aan amorfe ijzeroxiden;

• de bindingsterkte bij inundatie afneemt, en sterker naarmate de grond rijker is aan organische stof;

• het adsorptiemaximum van gronden toeneemt naarmate het gehalte Fe-oxiden hoger is, waardoor adsorptiemaxima van de veengronden hoger zijn dan van kleigronden en van kleigronden weer hoger dan van zandgronden;

• het adsorptiemaximum niet wezenlijk verandert na oplopende inundatieduur; • de veranderingen van de bindingsterkte en het adsorptiemaximum begrepen

kunnen worden uit de (veranderingen in) verhouding tussen amorfe en kristallijne Fe-oxiden bij oplopende inundatieduur.

5

Beleidsrelevantie

De gepresenteerde resultaten zijn tot stand gekomen met financiële middelen die afkomstig zijn van het Beleidsondersteunend Onderzoekprogramma Ecologische Hoofdstructuur, thema abiotische randvoorwaarden. In ons onderzoek komen wij tot de conclusie dat vernatting van fosfaatverrijkte gronden niet onder alle omstan- digheden tot fosfaatmobilisatie en eutrofiering hoeft te leiden. Wij concluderen dat fosfaat hooguit tijdelijk vrijkomt maar op termijn van een maand weer wordt vast- gelegd, omdat vernatting ook leidt tot vergroting van de fosfaatadsorptiecapaciteit door nieuwvorming van amorfe ijzeroxiden uit kristallijne ijzeroxiden. Beide vormen van ijzeroxide komen voor in de bodem.

Conflicterende belangen

Wat is de beleidsrelevantie van een adsorptie-isotherm en waarom zou het beleid gebaat zijn met kennis over fosfaatdesorptie ? Geven de resultaten nieuwe impulsen voor het natuurbeleid? Het natuurbeleid draagt verantwoordelijkheid voor realisatie van natuurdoelstellingen. Deze doelstellingen zijn in hoge mate afhankelijk van abiotische randvoorwaarden of de maakbaarheid daarvan via inrichtingsmaatregelen. Terreinbeheerders moeten via inrichtingsmaatregelen de beleidsdoelstellingen vorm geven. Een van de beleidsdoelstellingen is om de komende jaren natuur te realiseren op voormalige landbouwgronden. In het algemeen wordt verondersteld dat de bouwvoor te rijk is aan voedingsstoffen om natuurdoelen te realiseren. Beschikbare maatregelen om deze overmaat af te voeren zijn dan verschraling door maaien en afvoeren of door afgraven van de bouwvoor. Zeker in combinatie met de veelal aanwezige noodzaak van natte omstandigheden voor natuurontwikkeling heerst in de praktijk de vrees voor interne eutrofiering door mobilisatie van in de bouwvoor aanwezig fosfaat. Waterbeheerders zijn in toenemende mate bezig te zoeken naar nieuwe vormen van waterbeheer dat is toegerust voor problemen van de 21ste _eeuw:

vasthouden, bergen en vernatten om piekafvoeren te voorkomen worden steeds belangrijkere maatregelen. In de praktijk van natuurontwikkeling wordt daarom vaak gekozen voor afgraven. Deze praktijk van afgraven is niet onomstreden. Uit het oogpunt van aardkundige of archeologisch waarden bestaat hier soms bezwaar tegen Uit analyse van langjarige reeksen is gebleken dat ook zonder afgraven natuurdoelen te realiseren zijn, omdat beperking van stikstof of kalium bepalend zijn voor ontwikkeling van schrale vegetaties en niet fosfaat (Kemmers et al. 2006). Ook wordt als bezwaar gezien dat bij afgraven de zaadbank en het bodemleven wordt vernietigd. Het bodemleven is nu juist de motor van natuurlijke nutriëntenkringlopen. Ook vanuit bodembeleid wordt steeds meer aandacht gevraagd voor duurzaam bodem- beheer. Deze tegenstrijdigheden maken de landinrichtingsopgave gecompliceerd en vaak kostbaar.

58 Alterra-rapport 1546 Lonkend win-win-perspectief

Uit ons onderzoek komen aanwijzingen naar voren dat de vrees voor interne eutrofiering lang niet altijd gegrond is en dat nuancering van de fosfaatproblematiek mogelijk is. In tegenstelling tot de veronderstelling blijkt dat vernatting vaak slechts tijdelijk tot vrijkomen van fosfaat uit de grond leidt. Ons onderzoek geeft aan dat bij langduriger vernatting juist immobilisatie van fosfaat optreedt omdat de fosfaat- adsorptiecapaciteit van de grond toeneemt. Dit lijkt ermee maken te hebben dat in de grond naast amorfe ijzeroxiden die fosfaat binden, ook kristallijne oxiden voorkomen die deze eigenschap in mindere mate bezitten. Door vernatting blijken deze kristal- lijne oxiden te worden omgezet in amorfe oxiden waardoor de fosfaatbindingscapa- citeit toeneemt. Indien onze conclusies juist zijn lijkt er perspectief op een win-win situatie te ontstaan voor natuur- en waterbeheerders. De vraag daarbij is of via water- beheer gestuurd kan worden in de richting van lagere beschikbaarheden van fosfaat in de bodem. Uit ons onderzoek komen aanwijzingen naar voren dat langdurige inundatie onder stagnerende omstandigheden, gevolgd door een droge periode leidt tot fosfaatvastlegging. Een waterbeheer dat aanstuurt op eb-vloed regimes waardoor wisselvochtige omstandigheden ontstaan zou dus gunstig kunnen uitwerken voor natuurontwikkelingsdoelen die gebaat zijn bij lage fosfaatniveaus met duurzaam behoud van de overige kwaliteiten van grond. Voortgezet empirisch onderzoek op praktijkschaal is echter nodig om de nieuwe inzichten te toetsen.

Literatuur

Chen, J.F. & Q. He, 1988. Ferric oxides in soils. In Yu, T.R. & Z.Q. Wang (eds.): Soil Analytic Chemistry. Sci. Press, Bejing, p. 337-363.

Golterman, H.L. 1995. The role of the ironhydroxide-phosphate-sulphide system in the phosphate exchange between sediments and overlying water. Hydrobiologia 297: 43-54.

Kemmers, R.H., S.P.J. van Delft & P.C. Jansen. 2003. Iron and sulfate as possible key factors in the restoration ecology of rich fens in discharge areas. Wetlands ecology and management 11 (6): 367-381.

Kemmers, R.H., F.P. Sival & P.C. Jansen, 2003. Effecten van bevloeiing op de basentoestand en nutriëntenbeschikbaarheid van natte schraalgraslanden op klei,- zand-, en veengronden: Veldwaarnemingen en laboratoriumexperimenten, Wageningen, Alterra. Alterra-rapport 534.

Kemmers, R.H., F. Sival & A.P. Grootjans (subm.) Phosphorus immobilization upon irrigation of highly reduced fen meadows Biogeochemistry.

Koopmans, G.F., 2004. Characterization, desorption, and mining of phosphorus in noncalcareous sandy soils. Wageningen. Wageningen University. PhD-thesis. Lamers, L.P.M., H.B.M. Thomassen & J.G.M. Roelofs. 1998. Sulphate-induced

eutrophication and phytotoxicity in freshwater wetlands. Envir. Sci. Techn. 32: 199-205.

Lucassen, E., A. Smolders & J. Roelofs, 2000. "De effecten van verhoogde sulfaatgehalten op grondwater gevoede ecosystemen", H2O 25/26, p. 28-31. Payne, R.W. & A.E. Ainsley, 2000. GenStat release 4.2 reference manual. Part 1.

VSN International Ltd. Oxford, UK.

Patrick (Jr), W.H. & R.A. Khalid, 1974. Phosphate release and sorption by soils and sediments: effects of aerobic and anaerobic conditions. Science 186: 53-55.

Roden, E.E. & J.W. Edmonds. 1997. Phosphate mobilization in iron-rich sediments: microbial Fe(III) oxide reduction versus iron-sulfide formation. Arch. Hydrobiol. 139(3): 347-378.

Schwertmann, U., 1964. Differenzierung der Eisenoxide dese Bodens durch Extraction mit Ammoniumoxalaat-Lösung. Zeitschrift für Pflanzenernährung und Bodenkunde 105: 194-202.

60 Alterra-rapport 1546 Smolders, A.J.P. & J.G.M. Roelofs. 1993. Sulphate-mediated iron limitation and

eutrophication in aquatic ecosystems. Aquat. Bot. 46: 247-253.

Smolders, A.J.P. & J.G.M. Roelofs. 1995. Internal eutrophication, iron limitation and sulphide accumulation due to the inlet of River Rhine water in peaty shallow waters in the Netherlands. Arch. Hydrobiol. 133: 349-365.

Young, E.O. & D.S. Ross. 2001. Phosphate release from seasonally flooded soils: a laboratory microcosm study. J. Environ. Qual. 30: 901-101.

Zee, S.E.A.T.M van der & W.H. van Riemsdijk 1986. Sorption kinetics and transport of phosphate in sandy soil. Geoderma 38: 293-309.

Zhang, Y.L. en V.P. Evangelou, 1996. "Influence of iron oxide forming conditions on pyrite oxidation", Soil Science 161, p. 852-864.

Zhang, Y, X. Lin & W. Werner, 2003. The effect of soil flooding on the transformatuion of Fe oxides and the adsorption/desorption behavior of phosphate. J. Plant Nutr. Soil Sci. 166: 68-75.